一、含放射性示踪剂~(237)Np和~(241)Am土壤测量的质量控制（论文文献综述）
孙振宇[1]（2021）在《深海原位伽马辐射环境探测谱仪研究》文中进行了进一步梳理探索深海是21世纪一个热门话题。因为深海中蕴含着地球上大量宝贵的财富,比如包含金属矿产和海底油气的矿产资源,包含丰富海底生物多样性和基因资源的生物资源,以及探索地球构造和人类历史的其他资源。由于深海中大多资源都含有放射性伽马射线,利用伽马辐射探测器可以对不同深海资源进行识别、区分,这种探测方式对深海探索具有重要意义。传统深海伽马辐射探测采用的是非原位方式,定点采集样品后带回实验室分析,而原位探测比传统方式具有明显的优势。这种方式是将需要观察的信息与海洋真实环境结合,连续获取实时的数据,真实地反映海洋环境资源状况。传统原位环境伽马辐射探测谱仪一般分为固定式（在一个地方长时间探测）和移动式（利用移动工具在水下移动探测）。目前,国际上欧美等国家都做过一些深海伽马辐射探测的研究,取得了重要的研究成果,而国内在此方面尚处于空白状态。本论文将立足核物理实验中伽马探测技术,结合国际已有的水下伽马探测方法,针对深海特殊环境,面向深海不同平台,为了达到能够精细化探测放射性核素,也能够达到快速移动普查的效果,开展新型高分辨率和高效率的伽马探测关键技术的研究。本论文首先基于新型半导体（碲锌镉）探测器设计了高分辨率型伽马谱仪。由于碲锌镉探测器高能量分辨率,无需额外制冷,体积小等特点,通过蒙特卡洛仿真,对其不同厚度和不同排列方式的探测效率进行研究。随后根据探测器信号,设计了多通道电荷灵敏前方加上数字滤波的读出电子学方案。为适应海洋特殊环境,本文设计了层叠式谱仪内芯结构和钛合金胶囊外壳保护结构。最后对谱仪进行电子学测试和谱仪性能测试,测试结果满足需求。本论文基于闪烁晶体探测器设计了高效率型伽马谱仪。本论文对不同闪烁晶体,光电转换器和读出电子学方案以及结构设计进行研究。最后选择了两种方案进行设计。一种是基于一个3英寸NaI（Tl）晶体耦合光电倍增管,采用波形数字化信号采集的读出电子学设计方案。另一种是四个1英寸NaI（Tl）晶体耦合雪崩光电二极管,采用多通道电荷灵敏前方加数字滤波的读出电子学技术路线。并对两种技术路线设计相应的结构并开展了对应的电子学测试和谱仪性能测试。两种方案各有优缺点,但是测试结果均满足需求。最后选择了半导体伽马谱仪和多个小尺寸NaI（T1）晶体耦合雪崩光电二极管伽马谱仪选择下海实验。在下海实验前进行了能量刻度、剂量标定、水体模拟和温度变化等相关测试实验。最终两台谱仪随着深潜器进行了南海海试,海试结果表明系统工作稳定可靠,并获得有效的科学数据。
周波[2]（2020）在《液态燃料熔盐堆放射性源项研究》文中认为核反应堆运行时,易裂变核素在中子诱发裂变情况下产生大量的放射性核素,这些放射性核素的种类繁多,演化特性复杂,并带有很强的放射性。核反应堆设计时会考虑多道实体屏障并考虑纵深防御安全设计来限制这些放射核素到环境的释放量,以满足核电厂环境辐射防护的规定。同时会对核反应堆进行必要的生物屏蔽设计,将工作人员的辐射剂量降低到合理可行尽量低的水平,以满足核电厂运行辐射防护对工作人员剂量限值的规定。在发生核电事故的情况下,对放射性物质起到包容作用的实体屏障一旦遭到破坏,大量放射性核素就会释放到环境中,给公众和环境带来极大的危害。因此准确确定反应堆内产生的放射性种类和产量,预测放射性核素在反应堆系统内的动态演化及分布对反应堆的安全运行以及对环境和人类的安全防护具有重要意义。与传统商用堆型相比,熔盐堆的燃料成分及形态、堆内结构材料、设计结构具有显着的区别。例如,传统压水堆采用的核燃料类型为固定式,轻水或重水作为冷却剂,熔盐堆以液态熔盐作为燃料,同时兼做冷却剂,正常运行时大量的放射性核素随燃料盐流出堆芯,经过上腔室、热管段、主泵、换热器、冷管段、下腔室,最后再流入堆内。对于传统压水型反应堆,通常采用静态点燃耗程序模拟放射性核素的演化。但对熔盐堆而言,燃料盐流动会导致流出堆芯的部分裂变产物摆脱了其在堆内对中子的吸收,从而打破了放射性核素及其子体在传统反应堆中的演化与平衡关系,这对放射性核素的浓度及总积存量均会产生一定影响,很显然利用传统点燃耗程序对熔盐堆放射性核素进行分析是不准确的。基于以上讨论,本工作基于Mathematica7.0完成了流动状态下裂变产物源项输运方程的理论推导,在传统燃耗方程基础上沿流动方向进行空间节点划分,增加流动项对相邻节点之间建立节点间的流动关联,从而建立了熔盐堆主回路系统裂变产物源项动态分析模型MSRFP 1.0,同时为活化产物源项分析建立了专用程序MAST1.0。将MSRFP 1.0以及MAST1.0与参考程序ORIGENS进行了初步对比验证,单核素活度值最大相对偏差在燃耗寿期内小于10%,符合较好。对2MW回路式熔盐实验堆主回路系统放射性源项进行了重点分析,分析了流动对关键裂变产物源项的浓度、总产量及分布的影响规律。结果表明流动会导致短寿命裂变产物在主回路系统内分布不均匀,且受流量大小影响显着。对尾气处理系统中裂变气体及其子体的迁移演化规律进行了分析,计算表面不同的去除份额对裂变气体子体的产量影响显着。同时流动会对关键裂变毒物135Xe的总量带来显着影响,对由中子俘获产生的裂变活化产物如134Cs、110mAg等核素的总产量也会带来显着影响。同时对覆盖气体系统、尾气系统、石墨构件、控制棒系统、主容器合金材料的放射性种类及产量及卸料后的潜在生物毒性进行了全面分析。计算结果及理论研究方法为熔盐反应堆物理与屏蔽设计、放射性废物管理、在役检修以及退役等提供了重要参考。
王文博[3]（2020）在《某铀矿地质勘探设施退役废石场治理覆土试验研究》文中研究指明在铀矿勘探及技术利用的过程中,勘探单位建设了许多用于科研及其他用途的勘探设施,这些设施虽然满足了国防和国民经济发展的需求,但是对周围环境造成了一定程度的影响。铀矿地质勘探设施废石场退役前,放射性核素已通过多途径进入到环境,对周围环境造成了一定影响,并造成人畜安全隐患。为了及时有效消除存在的隐患,对铀矿地质勘探设施开展退役治理工作已是迫在眉睫。根据多年的军工铀矿地质勘探设施退役治理工程得出的经验,铀地质勘探废石堆是治理工作中难度最大、环境影响突出的项目,其治理工作量和治理经费可占到总工程量的70%以上。其中,铀矿中氡析出和γ辐射的防治一直是铀矿山退役环境治理的重点,原地覆盖是抑制铀矿废石堆表面氡析出和γ辐射最有效的办法,也是全部铀矿地质勘探设施退役治理工程能否取得效果的关键。为了合理地制定铀矿废石堆的覆盖方案,对治理废石堆进行覆盖试验是至关重要的。本文以某铀矿废石堆作为研究目标,通过该地区不同覆盖材料抑制氡析出率的覆盖试验,主要研究了不同覆盖材料抑制氡析出率的效果、覆盖厚度与氡析出率和γ辐射剂量率的变化关系。从而选用覆盖效果较好的材料,得出了覆盖厚度与氡析出率和γ辐射剂量率的变化关系,确定了该地区的最佳覆盖厚度,并分析了覆盖影响氡析出率和γ辐射剂量率的作用机制。研究结果表明:不同覆盖物对抑制氡析出率方面效果明显不同,从降低系数可以得出,砂质亚粘土优于砂质亚粘土+砾石（2:1）优于砂质亚粘土+砂（2:1）优于砾石,确定砂质亚粘土为该地区最佳覆盖材料;氡析出率随覆盖厚度的增大而急剧减小,在覆盖厚度达到45 cm时趋于稳定;氡扩散系数随着压实度的增大而减小;拟合了覆盖厚度与氡析出率的对数相关关系;治理后试验场地作为有限制开放场所的最佳覆盖厚度为68 cm,而作为无限制开放场所的最佳覆盖厚度不小于110 cm;其研究结果可为该地区及相似地区勘探场址的废石堆退役治理工程提供技术参数。
杨晶莹[4]（2019）在《亲水凝胶包覆的三种除草剂在好氧土壤中环境行为与归趋的示踪法研究》文中研究说明农药的过量使用所引起的环境污染问题引起了全世界的关注。除了环境友好型新农药的开发以外,改良农药剂型和施用方式以提高农药使用效率,减少农药残留环境污染也是现在研究的重点。淀粉改性水凝胶是一种常用的农药缓释剂,这类制剂可以影响农药分子在土壤中的浓度分布,影响农药的土壤吸附以及土壤微生物群落,从而对农药活性分子在土壤中的降解、残留与归趋产生不可预知的影响。基于国内外对此类农药剂型环境行为研究的空白,旨在为明确此类农药制剂环境行为规律、评估此类农药制剂环境风险以及科学、安全、合理使用农药提供科学依据,本论文综合运用同位素示踪技术和现代仪器分析技术,以淀粉改性水凝胶包覆处理的三种常用除草剂,甲磺隆、乙草胺、莠去津和相应原药为研究对象,从质量平衡角度系统研究了其在好氧土壤环境中的残留转化动态差异（可提态残留、结合残留和彻底矿化）;并利用14C-放射性同位素示踪技术结合有机波谱分析技术,研究了凝胶包覆处理对三种除草剂在土壤中的降解产物组成、形成规律和代谢降解途径的影响;同时,利用二代高通量测序技术分别研究了施用不同剂型除草剂后土壤细菌群落结构和多样性的变化。得到主要结果如下:（1）凝胶包覆型除草剂曱磺隆、乙草胺、莠去津处理土壤的细菌群落结构和多样性与添加原药土壤均有一定差异。与原药处理土壤相比,凝胶包覆型甲磺隆和莠去津在酸性土壤S1和碱性土壤S3中分别提高了土壤细菌多样性,在中性土壤S2中多样性指数小于原药处理;包覆型乙草胺在S1中的细菌多样性指数大于原药乙草胺,在S2和S3中小于原药乙草胺。三种除草剂和包覆型除草剂对土壤细菌群落结构均有不同程度的影响,土壤中变形菌门、厚壁菌门、放线菌门、拟杆菌门、酸酐菌门、绿弯菌门和浮霉菌门等原生菌群的相对丰度均有不同程度的变化。（2）亲水凝胶包覆处理显着促进了乙草胺在三种土壤中的矿化率,经过100 d好氧培养,在S1、S2和S3中彻底降解矿化率分别为4.13%、11.70%和7.54%,而相应土壤中乙草胺原药仅矿化1.87%、9.33%和4.81%。凝胶包覆处理显着削减了乙草胺在土壤中的残留,特别是可提态残留在三种土壤中分别相对减少了8.54%、4.82%和6.90%。乙草胺母体经包覆处理后在S1-S3三种土壤中的半减期XI分别为43.48 d,5.13 d和9.37 d,其消减速率显着高于原药乙草胺。乙草胺在三种土壤中的主要降解产物分别是ACE-M1:N-（乙氧基甲基）-N-（2-乙烯基-6-甲基苯基）乙酰胺;ACE-M2:N-（2-乙基-6-甲基苯基）苯亚胺和ACE-M3:2-氯-N-（2-乙基-6-甲基苯基）乙酰胺。凝胶包覆处理不改变乙草胺在土壤中的自然降解产物与降解途径,但通过促进母体降解转化为降解产物总量增加,特别是促进了最终产物N-（2-乙基-6-甲基苯基）苯亚胺的含量增加。由此,以淀粉接枝改性水凝胶作缓释剂促进了乙草胺在土壤中的降解过程,促进了乙草胺彻底矿化脱毒,削减了乙草胺在土壤中的残留。本结果为乙草胺与同类型农药的施用方式与剂型开发提供了一种新思路。（3）在酸性土壤S1中,凝胶包覆处理抑制了甲磺隆的水解,使其半减期延长,矿化总量降低,并且结合残留形成减少。中性土壤S2和碱性土壤S3中凝胶包覆型甲磺隆的开环矿化率显着高于原药甲磺隆,但由于在整个过程中甲磺隆矿化总量较低,凝胶包覆处理对甲磺隆的残留没有明显改变。凝胶包覆型甲磺隆在三种土壤中共同降解为产物MSM-M2:2-[（4-羟基-6-甲基-1,3,5-三嗪基-2-基）脲基磺酰基]苯甲酸甲酯、MSM-M3:2-[[（脲基）亚氨基]脲基磺酰基]苯甲酸甲酯,以及产物MSM-M4:2-甲氧基-4-氨基-6-甲基-1,3,5-三嗪,在酸性土壤S1中甲磺隆还会降解为产物MSM-M1:N-（2-羰基-3,5-二亚氨基-6-甲氧基）邻磺酰苯甲酰亚胺;MSM-M5:2-羟基-4-氨基-6-甲基-1,3,5-三嗪,以及MSM-M6:2-脲基-4-甲氧基-6-甲基-1,3,5-三嗪。凝胶包覆处理通过抑制磺酰脲桥的断裂减少了MSM-M4的生成量,但在S2和S3中促进了母体降解为产物MSM-M3的过程。（4）本试验中,凝胶包覆莠去津和原药莠去津在S1和S3中几乎不开环矿化,在S2中少量矿化。凝胶包覆处理抑制了莠去津在S2中开环矿化总量,同时对莠去津形成结合残留有一定促进作用。经凝胶包覆后的莠去津母体在三种土壤中的消减半减期分别由73.15 d,38.25 d和62.75 d缩短至66.60 d,25.48 d和49.13 d。莠去津在三种土壤中共同降解为产物ATZ-M1:2-羟基-4,6-二异丙胺基-1,3,5-三嗪,ATZ-M2:2-氯-4-异丙胺基-1,3,5-三嗪,以及ATZ-M4:2-羟基-4-二乙胺基-6-二异丙胺基-1,3,5-三嗪。在S2和S3中还发生N-脱异丙基过程生成产物ATZ-M3:2-氯-4-乙胺基-1,3,5-三嗪,和ATZ-M5:2-羟基-4,6-二氨基-1,3,5-三嗪。凝胶包覆处理促进了莠去津降解为羟基取代产物ATZ-M4的含量增加,也促进了莠去津经N-脱乙基和N-脱异丙基最终生成ATZ-M5的过程。以亲水凝胶作缓释剂促进了莠去津母体的降解过程,其在土壤中转化降解产物总含量明显增多,且抑制了莠去津在中性土壤中的开环矿化过程。使用亲水凝胶包覆处理除草剂甲磺隆、乙草胺和莠去津对土壤细菌群落结构和细菌群落多样性均有不同程度的影响,进而可能影响农药分子在土壤中的微生物降解过程。相比直接施用的原药,凝胶包覆型乙草胺在土壤中有高矿化低残留的特点;凝胶包覆型甲磺隆在中性和碱性土壤中彻底降解的矿化量也显着提高,但由于其总矿化较少,对甲磺隆的残留削减无显着影响;包覆处理对莠去津在酸性和碱性土壤中的残留转归无显着性影响,在中性土壤中使莠去津的彻底矿化量减少。同时,凝胶包覆处理后三种除草剂在土壤中均降解加快,降解产物形成动态与原药相比有所不同,而降解产物类型未发生改变。
林凯[5]（2018）在《海洋环境介质中210Pb与210Po水平研究》文中指出海洋介质包括水体、生物及底泥,含有多种天然放射性核素,其中尤以210Pb、210Po最为活跃。大气中210Pb与210Po通过沉降进入海洋环境,大气中的氡则通过溶解进入海水,不断衰变释放出其子体210Pb与210Po,陆地上的淡水及沉积物不断冲入海洋进一步加速210Pb与210Po累积,来自海洋底部的泥土则源源不断地产生出210Pb与210Po。分析海洋环境中210Pb与210Po水平,是辐射环境监测及判断海洋环境受人为活动引起的天然放射性物质（NORM）水平增高的重要指示性放射性核素。海洋环境构成复杂,其中的放射性核素既来自天然形成,又受核电站正常排放及核设施事故下非正常排放的人工放射性核素影响,海洋环境与大气及陆地环境要素不断发生变化交换,促使210Pb与210Po循环,以不同于大气及陆地上的形式发生一系列变化。某些海洋生物对210Pb或210Po具有一定富集作用,可使海产品某个部位的210Pb或210Po含量大大提高,食用这些高含量的海产品,可导致人们内照射剂量增加。为弄清海洋环境210Pb与210Po水平,建立海洋介质中210Pb与210Po分析及测量方法,是海洋放射性水平调查的重要组成部分。在进行大量样品实验分析的前提下,结合大量国内外文献的调研,建立了一种新的海洋介质210Pb分析测量方法和新的海洋介质210Po分析测量方法,这两种方法均以离子交换法作为分离方法,该方法是将示踪剂结合α能谱仪通过沉淀来分离210Po的分析测量方法。两种方法经过了平行双样测试、盲样分析、不同实验室之间比对等严格的质量控制,经过验证,这两种方法适用于海洋介质210Pb、210Po分析与测量,且质量可控、结果可靠,这种方法符合各种相关条件以及对于监测的各方面要求。采用这个项目所形成的相关分析方法,对浙江东海近海海洋介质中210Pb与210Po水平开展了调查。分析结果表明:东海近海海水中210Pb与210Po水平基本处于10m Bq/L以下,海洋生物中210Po水平比210Pb要高,生物对210Po更具有富集作用,海底泥210Pb与210Po基本处于平衡,含量比较一致,处于正常水平。
吴炳林[6]（2018）在《探究放射性示踪剂在核物理工业中的应用价值》文中认为放射性示踪剂具有用量少、灵敏度高、灵活性好等优点,对减少使用成本及提高工作效率等方面具有重要价值。本文对放射性示踪剂在核物理工业中的应用价值及相关问题进行了分析,可为后期该技术的应用提供参考。
孙圣垚[7]（2017）在《南海北部海盆和吕宋海峡邻近海域镭同位素的分布及其示踪意义》文中指出南海兼具边缘海和开阔大洋的海洋环境特征,是研究海洋生物地球化学循环的过程和机理的理想场所。南海的水体停留时间和水团来源、组成则是洞悉南海海洋生物地球化学的关键参数。黑潮作为一支典型的西边界流,其携带西北太平洋水体经吕宋海峡进入南海,对南海的物理场和生物地球化学循环产生重要影响。然而,过去对黑潮入侵南海、南海水体停留时间和水团组成研究主要集中于传统的物理海洋学方法（水文观测和数值模拟）,研究成果也颇具争议。利用化学海洋学的方法定量解析上述问题的研究十分匮乏。镭同位素因其独特的地球化学性质和不同的半衰期,是海洋学中水团运移、混合研究的理想示踪剂。本研究利用镭同位素（223Ra、226Ra、228Ra）作为示踪剂,以南海北部海盆和吕宋海峡邻近海域为研究区域,对黑潮入侵南海的基本特征（路径、形式和入侵范围）作了进一步探讨,并估算了南海东北部表层水体中黑潮水的贡献份额,评估了该区域表层水体的停留时间。主要研究成果如下:航次调查期间,除了在受珠江冲淡水影响的站位和靠近岛礁的站位,223Ra在整个调查海区几乎没有信号,说明陆源输入是其主要来源。表层水体的228Ra和（228Ra/226Ra）A.R.分布规律大体一致。北部、西部和西南部分海域分别受珠江冲淡水、岛礁、湄公河冲淡水的影响表现出较高的活度,东北部海域因低镭黑潮水的入侵而活度较低。黑潮水经吕宋海峡入侵南海,在115°E-121°E和17°N-21°N区域形成明显的黑潮水-南海水舌状混合区。226Ra在整个研究区域活度差异较小,但其揭示的黑潮入侵区域与228Ra也基本吻合。根据上述特征,结合地理位置分布,整个研究区域表层水体的主控水团可分为黑潮表层水（KSW）、南海表层水（SSW）、北部陆架表层水（NSSW）、西部陆架表层水（WSSW）。同时,我们还发现中尺度涡旋活动也是影响表层Ra的分布的关键因素。利用226Ra作为保守参数,建立两端元混合模型,我们估算出黑潮表层水在混合区所占份额在1.6%-73%,平均值为41.3%±25%。结合镭同位素的分布特征和前人关于黑潮流向、路径的研究成果,发现在航次调查期间,黑潮主轴可能自吕宋海岛东北部海域沿西北方向流入吕宋海峡南部,而后在吕宋海峡中部（121°E,20°N）改变方向,以西北方向流出吕宋海峡,沿着台湾岛东部海域继续北进。黑潮水分支在吕宋海峡北部沿着西北方向入侵南海,大约在（119°E,21.8°N）转变为沿西南方向入侵。基于两端元混合模型的结果和228Ra的衰变作为“计时器”,利用228Ra衰变方程计算得到南海东北部表层水的停留时间为0.16-7.44 a,平均值为2.93±1.78 a;忽略中尺度涡或上升流引起的小尺度不规则扰动的影响,南海东北部表层水平均停留时间为年际尺度,与前人的研究结果基本吻合。综上所述,Ra示踪法是定量研究黑潮入侵南海基本特征和南海水团组成、水体停留时间的有效方法。为充分发挥Ra在海洋学研究中的优势,亟需提高南海Ra数据的时间和空间分辨率,进一步提高解译南海生物地球化学循环关键参数准确性。
沙连茂[8]（2017）在《辐射环境监测数据合理性评价中的问题探讨》文中进行了进一步梳理对辐射环境监测数据合理性评价中探测限附近的数据、监测结果趋势的分析和实验室分析过程控制中的相关问题进行分析和探讨,提出了意见和建议。
刘波[9]（2016）在《低放废水和环境水体中痕量Pu、U、Am、Th和Sr的快速分析方法研究》文中指出核设施低放废水和环境水体的基体一般比较复杂,并且钚、铀、镅、钍和锶等元素的放射性同位素的含量都相对比较低,常在痕量水平（<10-15 g L-1）。对这些痕量并且具有复杂多变化学形态的元素进行精确分析和测量,必须要有灵敏、可靠的分析测量方法。本论文将负压系统引入核设施低放废水和环境水体的分析,并对色谱柱分离系统和测量方法进行了改进,建立了负压阴离子色谱柱分离、α/β低本底液体闪烁计数器测量核设施低放废水中痕量Pu（主要为239+240Pu）;负压TEVA色谱柱分离、α/β低本底液体闪烁计数器测量核设施低放废水中痕量Pu（主要为239+240Pu）;负压多色谱柱联用系统分离、α谱仪及α/β低本底液体闪烁计数器测量核设施低放废水及环境水体中痕量Pu、U、Am、Th和Sr的分析方法。经实验验证,本论文所推荐的系列方法具有快速、准确、回收率及去污系数高、产生放射性废物少等特点,并且可将不同批次的样品同时通过不同类型的“并联”色谱柱系统,达到“生产线型”或“流水线型”的多批次操作模式。方法适用于多批次核设施低放废水、环境水体的同时分析和测量,尤其是在核事故条件下受污染水体的分析和测量。
李宾[10]（2013）在《水产品核污染物理检测方法的建立与应用》文中进行了进一步梳理核技术、原子反应堆和放射性同位素技术近年来得到了广泛的发展和应用，在带来巨大经济效益的同时，也产生了大量的放射性废物，这些废物大部分被排入海洋。2011年3月日本地震导致福岛第一核电站发生严重的核泄漏事故，日本后将原子反应堆中的低放射性裂变产物投放于海洋中，这使得其周边海域的放射性急剧增加。放射性核素在海洋生物体内吸收、富集，势必对水产品质量安全造成影响。我国是水产品生产和消费大国，水产品质量安全直接关系到消费者的身体健康，在影响水产品质量安全的一系列因素中，核污染不容忽视。本文分析了国内外放射性核素的检测方法，认为主要有物理法和放射化学分析法，对两种方法的检测原理、前处理过程、灵敏度和安全性进行了对比总结，这对建立快速、简单的方法检测不同样品中的放射性核素具有重要意义；运用高纯锗γ谱仪建立了物理检测水产品中核污染的方法，对关键检测条件进行了优化；运用建立的方法对我国2011年11月—2012年12月进出口水产品进行了监测。具体内容如下：1.根据裂变产物的特性，将水产品核污染检测方法分为放射化学分析法和物理检测法两种。物理检测法是通过检测放射性核素发射的射线，对核素进行定性和尽量分析；放射化学分析法是利用放射性核素的化学特性将其富集分离提纯后，进行检测。放射性核素的分离方法主要有沉淀法、离子交换法和溶剂萃取法三种。比较认为：物理法的前处理过程简单，操作简便，安全性高，成本较高；化学法检测限高，操作复杂，化学试剂易对操作人员造成伤害，产生放射性废液不易处理。2.高纯锗（High Purity Germanium，简称HPGe）γ谱仪是利用高纯锗探测器对γ射线进行探测，从而确定放射性核素种类和比活度值的仪器。其对样品的前处理要求简单，可直接对样品进行测量。利用高纯锗γ谱仪建立了水产品核污染的检测方法，具体操作为：样品经洗净、晾干、取可食部分、烘干和粉碎5个前处理过程后，进行装样。烘干温度和时间根据样品种类而异。装样前后称重以计算样品质量，样品盒保持整洁和密封，放入高纯锗γ谱仪中进行测量，测量时间为6-8h，及时保存图谱。用实验室无源效率刻度（Laboratory Sourceless CalibrationSoftware，简称LabSOCS）对仪器进行刻度，用Genie-2000软件对图谱进行分析，得出检测样品中的放射性核素种类及比活度值。3.由于高纯锗γ谱仪主要是通过探测器对样品发射的γ进行测量从而对放射性核素进行定性和定量研究，样品厚度会对探测效率产生影响，因此研究适合的样品高度具有重要意义，实验表明：75mm是最佳样品高度，此时对应的水产品质量应为300±20g；高纯锗γ谱仪价格昂贵，使用过程中应综合考虑仪器测量需求和经济效益，选择合理的检测时间对提高仪器的使用效率具有重要意义，实验表明：6-8h是最佳检测时间。4.利用建立的方法对2011年11月—2012年12月我国进出口水产品的核污染状况进行了监测，结果显示：在1084例样品中，阳性样品的检出率为13.4%，放射性核素为134Cs、137Cs和110mAg，检出率分别为6.92%、9.04%和4.34%，需要说明的是：在134Cs的阳性样品中都检出137Cs，但137Cs和110mAg的阳性样品几乎完全独立，只有1例鳕鱼样品同时检测到两种核素。放射性核素的比活度值集中分布于1.0-9.9Bq/Kg，分别占阳性样品的83%、91%和81%，但110mAg的比活度值较其他二者偏高，其中放射性比活度值＞10Bq/Kg多达13%，三种核素最高检出比活度值分别为9.9、16.1和17.2Bq/Kg，均低于各国的限量标准。从时间分布来看，检出率较高的月份为2012年3—5月、7月，此时恰逢日本地震后一年左右，推断原因为放射性核素在海洋生物体内达到动态平衡，但仍需进一步探索。从水产品种类看，134Cs和137Cs的阳性样品为鲐鲅鱼、鳕鱼和鲥鱼，比例为78%。110mAg大多为鱿鱼，占阳性样品的94%。
二、含放射性示踪剂~(237)Np和~(241)Am土壤测量的质量控制（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、含放射性示踪剂~(237)Np和~(241)Am土壤测量的质量控制（论文提纲范文）
（1）深海原位伽马辐射环境探测谱仪研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 引言 |
| 1.1 深海探测 |
| 1.1.1 深海探测研究背景 |
| 1.1.2 深海探测意义 |
| 1.2 深海伽马辐射探测 |
| 1.2.1 深海伽马辐射探测研究现状 |
| 1.2.2 海水环境中的放射性核素 |
| 1.2.3 深海伽马辐射探测的意义 |
| 1.3 深海伽马辐射探测的方式 |
| 1.3.1 非原位探测 |
| 1.3.2 原位探测 |
| 1.4 本论文的研究内容和结构安排 |
| 参考文献 |
| 第2章 高分辨率型伽马辐射探测谱仪研究 |
| 2.1 半导体型伽马谱仪概述 |
| 2.1.1 半导体伽马探测的原理 |
| 2.1.2 碲锌镉探测器仿真研究 |
| 2.2 半导体型伽马谱仪电子学硬件设计 |
| 2.2.1 总体框架设计 |
| 2.2.2 具体电路设计与实现 |
| 2.3 半导体型伽马谱仪软件设计 |
| 2.3.1 FPGA逻辑设计 |
| 2.3.2 软硬件通信协议与数据采集软件 |
| 2.3.3 工作方式 |
| 2.4 半导体型伽马谱仪结构设计 |
| 2.4.1 内芯结构设计 |
| 2.4.2 外壳机构设计 |
| 2.5 谱仪测试 |
| 2.5.1 电子学测试 |
| 2.5.2 谱仪系统测试 |
| 2.5.3 外壳水压试验 |
| 2.6 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第3章 高效率型伽马辐射探测谱仪研究 |
| 3.1 闪烁晶体型伽马谱仪概述 |
| 3.1.1 闪烁晶体伽马探测背景 |
| 3.1.2 闪烁晶体的选择与对比 |
| 3.1.3 闪烁晶体探测器仿真研究 |
| 3.2 光电转换器的研究 |
| 3.2.1 光电倍增管 |
| 3.2.2 雪崩光电二极管 |
| 3.3 闪烁晶体型伽马谱仪电子学硬件设计 |
| 3.3.1 闪烁晶体和PMT的电子学设计 |
| 3.3.2 闪烁晶体和APD的电子学设计 |
| 3.4 闪烁晶体型伽马谱仪软件设计 |
| 3.4.1 波形数字化方案FPGA逻辑设计 |
| 3.4.2 CSA方案FPGA逻辑设计 |
| 3.5 闪烁晶体型伽马谱仪结构设计 |
| 3.5.1 闪烁晶体耦合PMT的结构设计 |
| 3.5.2 闪烁晶体耦合APD的结构设计 |
| 3.6 闪烁晶体型伽马谱仪测试 |
| 3.6.1 电子学测试 |
| 3.6.2 谱仪系统测试 |
| 3.7 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第4章 深海伽马辐射探测谱仪环境实验 |
| 4.1 谱仪标定 |
| 4.1.1 谱仪能量标定 |
| 4.1.2 谱仪辐射剂量率标定 |
| 4.2 海水模拟实验 |
| 4.2.1 温度实验 |
| 4.2.2 水体阻挡实验 |
| 4.3 海试实验 |
| 4.3.1 海底岩石样品测试 |
| 4.3.2 下水海试 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第5章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
（2）液态燃料熔盐堆放射性源项研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 熔盐堆放射性源项研究背景 |
| 1.1.1 熔盐堆发展历史与现状 |
| 1.1.2 熔盐堆放射性源项特点 |
| 1.2 国内外放射性源项研究现状 |
| 1.2.1 轻水堆放射性源项研究 |
| 1.2.2 熔盐堆放射性源项研究 |
| 1.3 课题研究目标及主要内容 |
| 1.3.1 本课题研究目标 |
| 1.3.2 论文主要研究内容 |
| 第2章 计算模型及理论方法 |
| 2.1 计算模型简介 |
| 2.2 SCALE程序包介绍 |
| 2.2.1 TRITON模块 |
| 2.2.2 ORIGEN-S模块 |
| 2.2.3 ORIGEN-ARP模块 |
| 2.3 动态燃耗理论推导 |
| 2.3.1 裂变产物源项动态模型 |
| 2.3.2 活化产物源项动态模型 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 流动燃耗模型开发 |
| 3.1 开发环境介绍 |
| 3.1.1 Mathematica简介 |
| 3.1.2 微分方程求解算法 |
| 3.2 MSRFP模型主要结构 |
| 3.2.1 燃耗数据库 |
| 3.2.2 计算流程 |
| 3.3 程序验证 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 静态点燃耗模型源项计算 |
| 4.1 一回路冷却剂源项 |
| 4.1.1 裂变产物源项 |
| 4.1.2 活化产物源项 |
| 4.1.3 氚与碳-14源项 |
| 4.1.4 锕系核素源项 |
| 4.1.5 衰变热分析 |
| 4.1.6 停堆伽马中子源强分析 |
| 4.2 堆内构件活化产物源项 |
| 4.2.1 产生来源 |
| 4.2.2 计算方法及假设 |
| 4.2.3 计算结果 |
| 4.3 覆盖气体活化产物源项 |
| 4.3.1 产生来源 |
| 4.3.2 计算方法及假设 |
| 4.3.3 计算结果 |
| 4.4 加钍运行实验放射性分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 流动对源项计算的影响分析 |
| 5.1 裂变产物流动特性分析 |
| 5.1.1 裂变产物启停堆工况模拟 |
| 5.1.2 流动对部分核素总量的影响 |
| 5.1.3 裂变产物在主回路的分布 |
| 5.2 裂变气体及其子体迁移分析 |
| 5.2.1 问题描述 |
| 5.2.2 计算方法及假设 |
| 5.2.3 计算结果 |
| 5.2.4 总结讨论 |
| 5.3 中子毒物流动特性分析 |
| 5.3.1 问题描述 |
| 5.3.2 计算方法及假设 |
| 5.3.3 计算结果分析 |
| 5.3.4 总结讨论 |
| 5.4 活化产物流动特性分析 |
| 5.4.1 问题描述 |
| 5.4.2 计算方法及假设 |
| 5.4.3 计算结果 |
| 5.4.4 总结讨论 |
| 5.5 燃料盐卸料毒性分析 |
| 5.5.1 剂量定义 |
| 5.5.2 计算结果 |
| 5.6 衰变热流动特性分析 |
| 5.6.1 问题描述 |
| 5.6.2 计算结果 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 总结展望 |
| 6.1 研究内容总结 |
| 6.2 特色与创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（3）某铀矿地质勘探设施退役废石场治理覆土试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 废石堆治理方法研究现状 |
| 1.2.2 覆盖治理研究现状 |
| 1.2.3 多孔介质中氡迁移研究现状 |
| 1.3 研究内容及研究路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究路线 |
| 第2章 退役治理理论基础 |
| 2.1 退役治理概述 |
| 2.1.1 管理限值 |
| 2.1.2 废石堆治理基本方法 |
| 2.2 覆盖治理模型 |
| 2.2.1 覆盖试验模型 |
| 2.2.2 覆盖厚度计算公式 |
| 2.3 氡的概述 |
| 2.3.1 氡的性质 |
| 2.3.2 氡的来源 |
| 2.4 多孔介质中氡的运移 |
| 2.4.1 氡的运移机制 |
| 2.4.2 氡运移方程 |
| 2.4.3 氡运移影响因素 |
| 第3章 不同覆盖材料抑制氡析出覆盖试验 |
| 3.1 试验场地与方案 |
| 3.1.1 试验场地及源项调查 |
| 3.1.2 试验方案 |
| 3.2 覆盖材料选取与准备 |
| 3.3 氡析出试验测量方法 |
| 3.4 试验结果分析 |
| 3.4.1 砂质亚粘土覆盖试验结果分析 |
| 3.4.2 砾石覆盖试验结果分析 |
| 3.4.3 砂质亚粘土加砾石覆盖试验结果分析 |
| 3.4.4 砂质亚粘土加砂覆盖试验结果分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 覆盖治理试验 |
| 4.1 试验方法 |
| 4.1.1 试验场地环境本底值及试验方案 |
| 4.1.2 土源地选取 |
| 4.2 覆盖治理试验结果与分析 |
| 4.2.1 氡扩散系数与覆盖压实度的关系 |
| 4.2.2 氡析出率与覆盖厚度的关系 |
| 4.2.3 γ 辐射剂量率与覆盖厚度的关系 |
| 4.2.4 覆盖厚度的确定 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 结论、建议与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 覆盖治理建议 |
| 5.2.1 传统覆盖控氡技术存在的问题 |
| 5.2.2 覆盖治理建议 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者攻读硕士期间的科研成果 |
| 致谢 |
（4）亲水凝胶包覆的三种除草剂在好氧土壤中环境行为与归趋的示踪法研究（论文提纲范文）
| 主要术语与缩略词表 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1 农药在土壤中的环境行为 |
| 1.1 农药在土壤中的降解 |
| 1.1.1 化学降解 |
| 1.1.2 光降解 |
| 1.1.3 水解 |
| 1.1.4 微生物降解 |
| 1.2 土壤对农药的吸附与解吸 |
| 1.3 结合态残留 |
| 1.4 迁移淋溶 |
| 2 缓释型农药研究进展 |
| 2.1 农药缓释技术 |
| 2.2 亲水凝胶包覆型农药 |
| 3 除草剂甲磺隆、乙草胺及莠去津环境行为的研究进展 |
| 3.1 甲磺隆 |
| 3.2 乙草胺 |
| 3.3 莠去津 |
| 4 核素示踪技术在研究有机污染物环境行为中的优势及应用 |
| 4.1 核素示踪法的优势 |
| 4.2 放射性核素示踪法的应用 |
| 4.2.1 放射性有机物的标记合成 |
| 4.2.2 用标记化合物追踪土壤中有机污染物的转化与归趋 |
| 4.2.3 放射性核素示踪法的关键技术 |
| 5 选题依据及研究意义 |
| 第二章 亲水凝胶包覆型除草剂及原药对土壤细菌群落多样性的差异性影响 |
| 1. 材料与仪器 |
| 1.1 供试土壤 |
| 1.2 标记化合物 |
| 1.3 土壤培养与样品采集 |
| 1.4 仪器 |
| 2. 实验方法 |
| 2.1 土壤DNA的提取 |
| 2.2 PCR扩增 |
| 2.3 DNA测序 |
| 3. 结果与分析 |
| 3.1 土壤测序结果和取样深度验证 |
| 3.2 凝胶包覆甲磺隆和原药甲磺隆处理土壤的细菌多样性分析 |
| 3.2.1 Shannon-Wiener曲线 |
| 3.2.2 主成分分析 |
| 3.2.3 细菌群落分布特征 |
| 3.3 凝胶包覆乙草胺和原药乙草胺处理土壤的细菌多样性分析 |
| 3.3.1 Shannon-Wiener曲线 |
| 3.3.2 主成分分析 |
| 3.3.3 细菌群落分布特征 |
| 3.4 凝胶包覆莠去津和原药莠去津处理土壤的细菌多样性分析 |
| 3.4.1 Shannon-Wiener曲线 |
| 3.4.2 主成分分析 |
| 3.4.3 细菌群落分布特征 |
| 4. 本章小结 |
| 第三章 亲水凝胶包覆的三种除草剂在土壤中的转化 |
| 1 材料和仪器 |
| 1.1 标记化合物和供试土壤 |
| 1.2 试剂 |
| 1.3 实验仪器 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 土壤培养和土壤取样 |
| 2.2 取样和~(14)CO_2测量 |
| 2.3 土壤样品提取及可提态残留(~(14)C-ER)测定 |
| 2.4 结合态残留(~(14)C-BR)测定 |
| 2.5 数据处理 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 质量平衡 |
| 3.2 亲水凝胶包覆的三种除草剂在土壤中的矿化规律 |
| 3.2.1 亲水凝胶包覆甲磺隆在土壤中的矿化规律 |
| 3.2.2 亲水凝胶包覆乙草胺在土壤中的矿化规律 |
| 3.2.3 亲水凝胶包覆莠去津在土壤中的矿化规律 |
| 3.3 亲水凝胶包覆的三种除草剂在土壤中的残留动态 |
| 3.3.1 亲水凝胶包覆甲磺隆在土壤中的残留动态 |
| 3.3.2 亲水凝胶包覆乙草胺在土壤中的残留动态 |
| 3.3.3 亲水凝胶包覆莠去津在土壤中的残留动态 |
| 4 本章小结 |
| 第四章 亲水凝胶包覆的三种除草剂在土壤中的降解动态 |
| 1 材料与仪器 |
| 1.1 标记化合物、试剂和供试土壤 |
| 1.2 仪器 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 HPLC样品预处理 |
| 2.2 HPLC-LSC分析 |
| 2.3 数据处理 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 亲水凝胶包覆甲磺隆母体与产物变化动态 |
| 3.1.1 凝胶包覆型甲磺隆与原药在土壤中母体消减动态 |
| 3.1.2 甲磺隆降解产物MSM-M1、MSM-M5和MSM-M6的动态变化 |
| 3.1.3 甲磺隆降解产物MSM-M2在土壤中的动态变化 |
| 3.1.4 甲磺隆降解产物MSM-M3在土壤中的动态变化 |
| 3.1.5 甲磺隆降解产物MSM-M4在土壤中的动态变化 |
| 3.2 亲水凝胶包覆乙草胺母体与产物变化动态 |
| 3.2.1 凝胶包覆型乙草胺与原药在土壤中母体消减动态 |
| 3.2.2 乙草胺降解产物ACE-M1的动态变化 |
| 3.2.3 乙草胺降解产物ACE-M2在土壤中的动态变化 |
| 3.2.4 乙草胺降解产物ACE-M3在土壤中的动态变化 |
| 3.3 亲水凝胶包覆莠去津母体与产物变化动态 |
| 3.3.1 凝胶包覆型莠去津与原药莠去津母体在土壤中的消减动态 |
| 3.3.2 莠去津降解产物ATZ-M1的动态变化 |
| 3.3.3 莠去津降解产物ATZ-M2的动态变化 |
| 3.3.4 莠去津降解产物ATZ-M3的动态变化 |
| 3.3.5 莠去津降解产物ATZ-M4的动态变化 |
| 3.3.6 莠去津降解产物ATZ-M5的动态变化 |
| 4 本章小结 |
| 第五章 凝胶包覆除草剂在土壤中的降解产物和降解途径 |
| 1 材料与仪器 |
| 2 实验方法 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 亲水凝胶包覆甲磺隆在土壤中的降解 |
| 3.1.1 亲水凝胶包覆甲磺隆在土壤中降解产物鉴定 |
| 3.1.1.1 产物MSM-M1的结构鉴定 |
| 3.1.1.2 产物MSM-M2的结构鉴定 |
| 3.1.1.3 产物MSM-M3的结构鉴定 |
| 3.1.1.4 产物MSM-M4的结构鉴定 |
| 3.1.1.5 产物MSM-M5的结构鉴定 |
| 3.1.1.6 产物MSM-M6的结构鉴定 |
| 3.1.2 亲水凝胶包覆甲磺隆在土壤中的降解途径 |
| 3.2 亲水凝胶包覆乙草胺在土壤中的降解 |
| 3.2.1 亲水凝胶包覆乙草胺在土壤中降解产物鉴定 |
| 3.2.1.1 产物ACE-M1的结构鉴定 |
| 3.2.1.2 产物ACE-M2的结构鉴定 |
| 3.2.1.3 产物ACE-M3的结构鉴定 |
| 3.2.2 亲水凝胶包覆乙草胺在土壤中的降解途径 |
| 3.3 亲水凝胶包覆莠去津在土壤中的降解 |
| 3.3.1 亲水凝胶包覆莠去津在土壤中降解产物鉴定 |
| 3.3.1.1 产物ATZ-M1的结构鉴定 |
| 3.3.1.2 产物ATZ-M2的结构鉴定 |
| 3.3.1.3 产物ATZ-M3的结构鉴定 |
| 3.3.1.4 产物ATZ-M4的结构鉴定 |
| 3.3.1.5 产物ATZ-M5的结构鉴定 |
| 3.3.2 亲水凝胶包覆莠去津在土壤中的降解途径 |
| 4 本章小结 |
| 第六章 结论与研究展望 |
| 1 主要结论 |
| 2 论文主要创新点 |
| 3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 1 亲水凝胶包覆标记化合物的制备 |
| 1.1 材料与方法 |
| 1.1.1 淀粉接枝亲水凝胶包覆~(14)C-甲磺隆/乙草胺的制备 |
| 1.1.2 淀粉接枝亲水凝胶包覆~(14)C-莠去津的制备 |
| 1.2 凝胶包覆标记化合物性质的测定 |
| 1.2.1 亲水凝胶包覆标记化合物物均一性与比活度的测定 |
| 1.2.2 标记化合物稳定性的确定 |
| 作者简历及攻博期间的科研成果 |
| 致谢 |
（5）海洋环境介质中210Pb与210Po水平研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景及意义 |
| 1.1.1 海洋环境 |
| 1.1.2 海洋放射性 |
| 1.1.3 海洋~(210)Pb与~(210)Po循环 |
| 1.1.4 研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国外研究现状 |
| 1.2.2 国内研究现状 |
| 1.3 ~(210) Pb与~(210)Po属性 |
| 1.3.1 ~(210) Pb性质与分析 |
| 1.3.2 ~(210) Po性质与分析 |
| 1.4 研究目标、内容及拟解决的科学问题 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 拟解决的科学问题 |
| 第2章 海洋介质~(210)Pb分析方法的优化研究 |
| 2.1 方法原理 |
| 2.2 适用范围 |
| 2.3 样品前处理方法 |
| 2.3.1 海水 |
| 2.3.2 沉积物 |
| 2.3.3 海生生物 |
| 2.4 分离纯化方法 |
| 2.4.1 离子交换树脂的选择 |
| 2.4.2 分离纯化实验流程 |
| 2.5 测量方法 |
| 2.5.1 测量仪器 |
| 2.5.2 ~(210) Pb放射性溶液配制 |
| 2.5.3 仪器刻度 |
| 2.5.4 ~(206)Pb载体配制 |
| 2.5.5 结果计算 |
| 2.5.6 结果的不确定度评定 |
| 2.6 质量控制 |
| 2.6.1 IAEA参考样比对 |
| 2.6.2 平行双样分析 |
| 2.6.3 加标实验 |
| 2.6.4 半衰期验证 |
| 2.6.5 测量审核 |
| 2.6.6 不同方法间比对分析 |
| 2.6.7 测量审核 |
| 2.7 小结 |
| 第3章 海洋介质~(210)Po分析方法的优化研究 |
| 3.1 方法原理 |
| 3.2 适用范围 |
| 3.3 样品前处理方法 |
| 3.3.1 海水 |
| 3.3.2 沉积物 |
| 3.3.3 海生生物 |
| 3.4 分离纯化方法 |
| 3.4.1 分离前的准备 |
| 3.4.2 分离纯化流程 |
| 3.5 测量方法 |
| 3.5.1 测量仪器 |
| 3.5.2 仪器刻度 |
| 3.5.3 ~(209)Po标准溶液配制及不确定度评定 |
| 3.5.4 结果计算 |
| 3.5.5 结果的不确定度评定 |
| 3.6 质量保证措施 |
| 3.6.1 IAEA参考样分析 |
| 3.6.2 不同实验室间比对 |
| 3.6.3 加标回收率测定 |
| 3.6.4 不同测量仪器间比对 |
| 3.6.5 量值溯源 |
| 3.7 小结 |
| 第4章 东海近海海洋环境介质中~(210)Pb与~(210)Po的测量调查.. |
| 4.1 海洋介质采样 |
| 4.1.1 海水采样 |
| 4.1.2 海生生物 |
| 4.1.3 海底沉积物 |
| 4.2 样品测量结果 |
| 4.2.1 ~(210)Pb的测量结果 |
| 4.2.2 ~(210)Po的测量结果 |
| 4.3 测量结果分析 |
| 4.3.1 ~(210)Pb测量结果分析 |
| 4.3.2 ~(210)Po测量结果分析 |
| 4.3.3 水样测量结果对比 |
| 第5章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 研究生期间科研成果 |
| 致谢 |
（6）探究放射性示踪剂在核物理工业中的应用价值（论文提纲范文）
| 一、关于示踪剂剂概念特点分析 |
| 二、关于放射性示踪剂在核物理工业中的应用的关键技术及分析 |
| 三、放射性示踪剂在核物理工业中的应用价值及分析 |
| 四、结束语 |
（7）南海北部海盆和吕宋海峡邻近海域镭同位素的分布及其示踪意义（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 海洋中的镭同位素及其地球化学行为 |
| 1.2 镭同位素在海洋学研究中的应用 |
| 1.3 南海的镭同位素研究概况 |
| 1.4 黑潮入侵南海研究现状 |
| 1.4.1 黑潮入侵南海的形式和路径 |
| 1.4.2 黑潮入侵南海的驱动机制 |
| 1.4.3 黑潮入侵的季节变化和年际变化 |
| 1.5 科学问题及研究目标和内容 |
| 1.6 论文框架 |
| 第二章 研究区域与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 南海气候、水文特性和环流特征 |
| 2.1.2 河流、上升流和中尺度涡 |
| 2.1.3 南海水团 |
| 2.2 航次介绍与样品采集 |
| 2.2.1 航次简介 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.3 样品分析方法 |
| 2.3.1 短半衰期镭同位素的测定 |
| 2.3.2 长半衰期镭同位素的测定 |
| 2.3.3 质量控制 |
| 第三章 南海北部海盆和吕宋海峡邻近海域镭同位素的分布及其示踪意义 |
| 3.1 航次期间水文特征 |
| 3.2 南海北部海盆和吕宋海峡邻近海域镭同位素分布 |
| 3.2.1 短半衰期镭同位素分布 |
| 3.2.2 长半衰期镭同位素和(~(228)Ra/~(226)Ra)A.R.分布 |
| 3.2.3 水团分析与鉴定 |
| 3.3 南海北部海盆和吕宋海峡邻近海域镭同位素的示踪意义 |
| 3.3.1 利用两端元混合模型计算南海东北部黑潮水所占比例 |
| 3.3.2 两端元混合模型的敏感性分析 |
| 3.3.3 黑潮入侵南海的路径和范围 |
| 3.3.4 南海东北部表层水的停留时间 |
| 3.4 中尺度涡对表层镭同位素分布的影响初探 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 总结与展望 |
| 4.1 论文总结 |
| 4.2 特色与创新 |
| 4.3 待解决的科学问题与展望 |
| 参考文献 |
| 硕士期间科研工作 |
| 致谢 |
| 附录 |
（8）辐射环境监测数据合理性评价中的问题探讨（论文提纲范文）
| 1 探测限附近的数据 |
| 1.1 探测限附近测量结果的不确定度 |
| 1.2 采用判断限作为测量结果的评价标准 |
| 1.3 小于判断限的数据的报告 |
| 1.4 提供样本容量和标准差 (或不确定度) 信息 |
| 1.5 探测限附近测量数据的有效性 |
| 2 监测结果趋势的分析 |
| 2.1 判断监测结果之间是否存在显着差异的问题 |
| 2.2 全球沉降的人工核素和某些大气沉降的天然核素在样品中的活度浓度比是否合理 |
| 2.3 样品中个别核素的活度与总放射性水平关系 |
| 2.4 变量之间相关性的判断 |
| 2.5 测量项目之间相关性的分析 |
| 2.5.1原野γ辐射剂量率与土壤中天然放射性核素40K、238U和232Th含量的关系 |
| 2.5.2 土壤样品中238U和226Ra比活度的关系 |
| 2.5.3 陆地介质样品中137Cs和90Sr比活度的差异 |
| 3 实验室分析过程控制中的一些问题 |
| 3.1 质量控制图的绘制 |
| 3.2 化学回收率与加标回收率 |
| 3.3 分析测量结果的比对 |
（9）低放废水和环境水体中痕量Pu、U、Am、Th和Sr的快速分析方法研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 核能发展 |
| 1.1.1 世界核能发展现状 |
| 1.1.2 我国核能发展现状 |
| 1.2 核泄漏事故 |
| 1.3 核能行业产生的放射性废水 |
| 1.3.1 核电站产生的放射性废水 |
| 1.3.2 放射性废水的其他来源 |
| 1.4 放射性废水的分类及其危害 |
| 1.5 环境中的铀、钍、钚 |
| 1.6 钚的同位素、价态及测量 |
| 1.6.1 Pu的同位素 |
| 1.6.2 Pu的价态 |
| 1.6.3 Pu的测量 |
| 1.7 钚的毒性及危害 |
| 1.8 分析低放废水和环境水体的注意事项 |
| 1.8.1 低放废水和环境水体的特点 |
| 1.8.2 分析低放废水和环境样品的注意的事项 |
| 1.8.4 低放废水和环境水体样品的分离和纯化 |
| 1.9 本课题的意义及研究内容 |
| 第二章 负压阴离子色谱柱分离 α/β 低本底液闪计数器测量核设施低放废水中痕量Pu的方法研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验 |
| 2.2.1 主要仪器 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 样品的前处理 |
| 2.2.4 钚的价态调整 |
| 2.2.5 钚的分离和制源 |
| 2.2.6 LSC测量钚 |
| 2.3 结果和讨论 |
| 2.3.1 色谱柱条件优化 |
| 2.3.2 分离Pu的介质 |
| 2.3.3 Pu洗脱 |
| 2.3.4 样品处理能力 |
| 2.3.5 方法的验证和应用 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 负压TEVA色谱柱分离 α/β 低本底液闪计数器测量核设施低放废水中痕量Pu的方法研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验 |
| 3.2.1 主要仪器 |
| 3.2.2 主要试剂 |
| 3.2.4 分离程序 |
| 3.2.5 测量程序 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 色谱柱条件优化 |
| 3.3.2 分离的介质 |
| 3.3.3 钚的价态调整 |
| 3.3.4 LSC测量Pu |
| 3.3.5 洗脱程序 |
| 3.3.6 TEVA色谱柱的重复利用性和目标放射性同位素的滞留率 |
| 3.3.7 分析方法的确认和应用 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 负压多色谱柱联用系统分离 α 谱仪低本底液闪测量核设施低放废水中痕量Pu、U、Am、Th和Sr的方法研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验 |
| 4.2.1 主要仪器 |
| 4.2.2 主要试剂 |
| 4.2.3 样品的前处理 |
| 4.2.4 分离程序 |
| 4.2.5 测量 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 Pu、U、Am和Th的同时分离 |
| 4.3.2 色谱柱的柱体积 |
| 4.3.3 分离介质 |
| 4.3.4 介质的流速 |
| 4.3.5 价态的调整 |
| 4.3.6 洗脱液的选择 |
| 4.3.7 洗脱程序 |
| 4.3.8 Pu、U、Am和Sr的测量 |
| 4.3.9 方法的应用 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 负压多色谱柱联用系统分离 α 谱仪低本底液闪测量环境水体中痕量Pu、U、Am、Th、Sr的方法研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验 |
| 5.2.1 主要仪器 |
| 5.2.2 主要试剂 |
| 5.2.3 样品的前处理 |
| 5.2.4 分离程序 |
| 5.2.5 测量 |
| 5.3 结果和讨论 |
| 5.3.1 Pu、U、Th和Am的同时分离 |
| 5.3.2 分析的介质 |
| 5.3.3 介质的流速 |
| 5.3.4 价态的调整 |
| 5.3.5 洗脱液的选择 |
| 5.3.6 洗脱流速的选择 |
| 5.3.7 方法的性能 |
| 5.3.8 方法的应用 |
| 5.4 结论 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 存在的问题 |
| 6.3 实验展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（10）水产品核污染物理检测方法的建立与应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 海洋的核辐射污染 |
| 1.1.1 海洋的天然放射性 |
| 1.1.2 海洋的人工放射性 |
| 1.1.3 重大核污染事故 |
| 1.2 核污染对人体的危害及防护措施 |
| 1.2.1 放射性核素在海洋生物体内的分布与转移 |
| 1.2.2 放射性核素对人体的危害 |
| 1.2.3 核污染的预防与处理 |
| 1.3 水产品中放射性核素的分离及检测方法 |
| 1.3.1 核污染的化学分析分离方法 |
| 1.3.2 放射性核素的检测方法 |
| 1.4 本论文的研究意义 |
| 第二章 水产品核污染物理检测方法的建立 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 采样准备 |
| 2.1.2 采集样品量的确定 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 样品的制备 |
| 2.2.2 样品检测 |
| 2.3 结果分析 |
| 2.3.1 γ能谱的能量刻度和探测效率刻度 |
| 2.3.2 峰面积计算 |
| 2.3.3 比活度值计算方法 |
| 第三章 核污染物理检测法条件优化 |
| 3.1 检测时间的确定 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 结果分析 |
| 3.1.4 讨论 |
| 3.2 样品厚度的确定 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 结果分析 |
| 3.2.4 讨论 |
| 第四章 山东口岸进出口水产品核污染监测结果分析 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 检测样品 |
| 4.1.2 仪器设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 样品制备 |
| 4.2.2 样品测量 |
| 4.2.3 检测报告 |
| 4.3 结果分析 |
| 4.3.1 监测核素的阳性样品数 |
| 4.3.2 阳性样品比活度值分析 |
| 4.3.3 阳性样品中水产品种类分布情况 |
| 4.3.4 不同月份检测结果分析 |
| 4.4 讨论 |
| 第五章 总结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的论文情况 |
四、含放射性示踪剂~(237)Np和~(241)Am土壤测量的质量控制（论文参考文献）
- [1]深海原位伽马辐射环境探测谱仪研究[D]. 孙振宇. 中国科学技术大学, 2021
- [2]液态燃料熔盐堆放射性源项研究[D]. 周波. 中国科学院大学(中国科学院上海应用物理研究所), 2020(01)
- [3]某铀矿地质勘探设施退役废石场治理覆土试验研究[D]. 王文博. 南华大学, 2020(01)
- [4]亲水凝胶包覆的三种除草剂在好氧土壤中环境行为与归趋的示踪法研究[D]. 杨晶莹. 浙江大学, 2019(01)
- [5]海洋环境介质中210Pb与210Po水平研究[D]. 林凯. 南华大学, 2018(01)
- [6]探究放射性示踪剂在核物理工业中的应用价值[J]. 吴炳林. 计算机产品与流通, 2018(02)
- [7]南海北部海盆和吕宋海峡邻近海域镭同位素的分布及其示踪意义[D]. 孙圣垚. 厦门大学, 2017(07)
- [8]辐射环境监测数据合理性评价中的问题探讨[J]. 沙连茂. 环境监控与预警, 2017(03)
- [9]低放废水和环境水体中痕量Pu、U、Am、Th和Sr的快速分析方法研究[D]. 刘波. 兰州大学, 2016(08)
- [10]水产品核污染物理检测方法的建立与应用[D]. 李宾. 上海海洋大学, 2013(05)